Scientia Agropecuaria

ISSN: 2077-9917

sci.agropecu@unitru.edu.pe

Universidad Nacional de Trujillo

Perú

Custodio Villanueva, María; Chanamé Zapata, Fernán Cosme

Análisis de la biodiversidad de macroinvertebrados bentónicos del río Cunas mediante

indicadores ambientales, Junín-Perú

Scientia Agropecuaria, vol. 7, núm. 1, 2016, pp. 33-44

Universidad Nacional de Trujillo

Trujillo, Perú

Disponible en: http://www.redalyc.org/articulo.oa?id=357645254004

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Análisis de la biodiversidad de macroinvertebrados bentónicos del

río Cunas mediante indicadores ambientales, Junín-Perú

Analysis of benthic macroinvertebrates biodiversity of Cunas river by

means of environmental indicators, Junin-Peru

María Custodio Villanueva1, *; Fernán Cosme Chanamé Zapata2 1 UPG, Facultad de Ciencias Forestales y del Ambiente, Universidad Nacional del Centro del Perú. Av. Mariscal Castilla

N° 3989-4089, Huancayo-Perú. 2 Departamento de Ciencia Animal y Gestión Ambiental, Facultad de Zootecnia, Universidad Nacional del Centro del

Perú.

Received November 23, 2015. Accepted March 30, 2016.

Resumen El objetivo de la investigación fue analizar el estado de la biodiversidad de macroinvertebrados bentónicos del río Cunas mediante indicadores ambientales. Se definieron tres sectores de muestreo en dos épocas contrastantes. La valoración de las presiones antrópicas se realizó mediante la determinación de la carga de DBO5 aportada por aguas residuales. Se colectaron muestras de agua para la determinación de nitratos, fosfatos y coliformes termotolerantes. Los indicadores medidos in situ fueron: oxígeno disuelto, sólidos totales

disueltos, conductividad, temperatura, pH y turbidez. Las muestras de macroinvertebrados bentónicos se colectaron utilizando una red Surber con malla de 250 µm de abertura. Los resultados de la presión antrópica sobre los macroinvertebrados bentónicos fueron: media de DBO5 de aguas residuales de la actividad piscícola 7,70 mg/L, de la actividad pecuaria 869 mg/L y de la actividad urbana 428,3 mg/L. Los resultados de los indicadores físico-químicos y bacteriológicos mostraron diferencias significativas para la conductividad, temperatura y sólidos totales disueltos. Se identificaron cuatro phyla, siete clases, 12 órdenes y 26 familias de macroinvertebrados bentónicos. Se concluye que las descargas de aguas residuales de las actividades pecuaria y urbana son presiones antrópicas significativas sobre la biodiversidad de macroinvertebrados bentónicos. Los indicadores fisicoquímicos y bacteriológicos de la calidad del agua determinados, según sector y época de

muestreo, están en el rango de los ECA para agua de ríos de la sierra. La riqueza, abundancia y diversidad de macroinvertebrados bentónicos, según sector y época de muestreo, presentaron diferencias significativas.

Palabras clave: indicadores ambientales; macroinvertebrados; biodiversidad; calidad de agua.

Abstract The objective of the investigation was to analyze of benthic macroinvertebrates biodiversity of Cunas river by means of environmental indicators. Three sampling sectors were defined two contrasting periods. The anthropic pressures evaluation was carried out by means of DBO5 determination contributed by waste water. Water samples were collected for nitrate, phosphate and fecal coliform determination. The measured indicators in situ were: dissolved oxygen, dissolved total solids, conductivity, temperature, pH and turbidity. The benthic macroinvertebrate samples were collected using a Surber net with 250 µm wire netting opening. The anthropic pressure results on the benthic macroinvertebrates were: fish farming waste water DBO5 mean

7.70 mg/L, from livestock activity 869 mg/L and from urban activity 428.3 mg/L. The physicochemical and bacteriological indicator results showed significant differences for conductivity, temperature and dissolved total solids. Four phyla, seven classes, 12 orders and 26 benthic macroinvertebrate families were identified. It is concluded that waste water discharge from livestock and urban activities are significant anthropic pressures on benthic macroinvertebrate biodiversity. The water quality physicochemical and bacteriological indicators, determined according to sector and time sampling are in the ECA range for highland river water. The richness, abundance and benthic macroinvertebrate diversity, according to the sector and time sampling, presented significant differences.

Keywords: environmental indicators; macroinvertebrate; richness; biodiversity; water quality.

Scientia Agropecuaria Website: http://revistas.unitru.edu.pe/index.php/scientiaagrop

Facultad de Ciencias Agropecuarias

Universidad Nacional de Trujillo

Scientia Agropecuaria 7 (1): 33 – 44 (2016)

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* Corresponding author © 2016 All rights reserved.

E-mail: mariacv77@hotmail.com (M. Custodio). DOI: 10.17268/sci.agropecu.2016.01.04

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1. Introducción

Los ríos son sistemas dinámicos y

multifuncionales que se caracterizan por la presencia de redes de drenaje, con diversos

cauces y un alto grado de heterogeneidad

ambiental. Esta complejidad, es favorecida por diversas interacciones y transiciones

entre clima, geomorfología, precipitación,

flujo de agua y sus sistemas ribereños

(Gómez et al., 2012; Guevara, 2014). Sin embargo, la calidad de estos ecosistemas

se ve afectada por diversas presiones antro-

pogénicas tanto en su estructura como en los servicios que proporcionan (Durance y

Ormerod, 2007; Acosta et al., 2009).

El creciente deterioro que estos ecosiste-

mas están experimentando tanto en su biodiversidad como en la calidad de sus

aguas, está conduciendo a su degradación

tanto a escala global como de cuencas (Córdova et al., 2009; Rizo et al., 2013).

Estos cambios han motivado en las últimas

décadas el desarrollo de índices bióticos para valorar el efecto de las intervenciones

humanas sobre dichos ecosistemas (Gon-

zález et al., 2013), destacando aquellos que

se basan en el uso de macroinvertebrados bentónicos. Los macroinvertebrados ventó-

nicos son organismos que ocupan un

hábitat con ciertas condiciones ambientales (Guerrero et al., 2003). Cambios en estas

condiciones se reflejará en la estructura de

las comunidades de macroinvertebrados, debido a que estos responden a los cam-

bios ambientales más rápido que otros

bioindicadores; los cuales pueden exhibir

respuestas evidentes cuando ya es tarde para el manejo de conservación de cuencas

(Wolfram et al., 2012).

El uso de macroinvertebrados bentónicos para valorar el estado ecológico de los

cuerpos de agua se ha convertido en uno de

los principales componentes de la legisla-

ción relacionada con el agua en todo el mundo (Moya et al., 2011; Pond et al.,

2013). Estos organismos han demostrado

ser buenos indicadores de la calidad del ambiente acuático (Gabriels et al., 2010),

ya que proporcionan una respuesta

cuantificable frente a diversas perturba-ciones del medio.

El conocimiento de la composición y

estructura de las comunidades de macro-

invertebrados bentónicos en los ríos de los Andes del Centro del Perú es escaso en

comparación a otros ecosistemas fluviales

de otras regiones andinas (Acosta, 2009). Esta falta de conocimiento genera un alto

grado de incertidumbre y no permite

aplicar un monitoreo del estado ecológico

del río a partir de bioindicadores como los macroinvertebrados bentónicos. En ese

contexto, el objetivo de la investigación

fue analizar el estado de la biodiversidad de macroinvertebrados bentónicos del río

Cunas mediante indicadores ambientales.

2. Materiales y métodos

Área de estudio La investigación se desarrolló en el río

Cunas, sierra central del Perú, cuenca

hidrográfica del río Mantaro. El caudal del río varía según la época del año; en época de

lluvia llega a 152,95 m3/s y en época de

estiaje a 2,57 m3/s (Autoridad Local del Agua, 2012). Las provincias comprendidas

en el estudio fueron Concepción y

Chupaca, con tres sectores de muestreo,

según su representatividad del área en términos de influencia de la actividad

antropogénica. El sector uno se localizó en

la localidad de San Blas a 3440 msnm (18L 455952E 8670268S), el sector dos en

Huarisca a 3315 msnm (18L 471711E

8667535S) y el sector tres en La Perla a

3229 msnm (18L 470205E 8667164S); éstas dos últimas en la provincia de Chupaca

(Figura 1).

Registro de presiones antropogénicas

sobre la biodiversidad de macroinverte-

brados del río Cunas La identificación de las presiones antro-

pogénicas sobre la biodiversidad de

macroinvertebrados bentónicos del río

Cunas se realizó previo recorrido del tramo del río que comprendió el estudio y el

registro de las actividades antropogénicas y

sus respectivas fuentes de presión que podrían afectar a las masas de agua.

M. Custodio y F. Chanané / Scientia Agropecuaria 7 (1) 33 – 44 (2016)

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Figura 1. Localización de las zonas de muestreo de agua y macroinvertebrados bentónicos del río

Cunas.

La magnitud de las presiones se determinó a partir del caudal de agua residual vertida al

río y la demanda biológica de oxígeno

(DBO5), según actividad antropogénica. La

valoración de la presión ejercida por los aportes de nitrógeno y fósforo derivados de

la aplicación de agroquímicos se realizó a

partir de los indicadores de nitratos y fosfatos determinados en agua del río Cunas,

en los tres sectores de muestreo.

Análisis físico-químicos y bacteriológicos

del agua

Las muestras de agua fueron colectadas

durante dos etapas. La primera correspondió a febrero, marzo y abril y, la segunda etapa a

julio, agosto y setiembre, 2013. En ambas

etapas las muestras de agua fueron colectadas en dirección opuesta al flujo de la

corriente, en frascos de vidrio estériles y en

botellas de plástico de dos litros;

previamente tratadas con una solución de ácido clorhídrico en proporción 1:1 y

enjuagadas con agua destilada de acuerdo a

los protocolos del Ministerio de Energía y Minas (2007) y del Ministerio de Salud

(2007). A continuación, se procedió acondi-

cionar las muestras en cajas de Tecnopor a 4°C, para ser trasladadas al Laboratorio de

Investigación de Aguas de la Universidad

Nacional del Centro del Perú, para la

determinación de coliformes termotole-rantes, DBO5, nitratos y fosfatos.

Los indicadores determinados in situ fueron: oxígeno disuelto (mg/L), sólidos totales

disueltos (mg/L), conductividad (mS/cm),

temperatura (°C), pH y turbidez (FTU). Las

determinaciones se realizaron directamente en las aguas del río Cunas, de cada sector de

muestreo, mediante los equipos portátiles

Hanna Instruments (HI 991301 Micro-processor pH/ temperatura, HI 9835 Micro-

processor Conductivity/ TDS y HI 9146

Microprocessor oxígeno disuelto). Previa-mente, los equipos fueron calibrados en el

sector de muestreo respectivo.

La DBO5 se determinó empleando el

método Respirométrico con el equipo OxiDirect Lovibond. Los nitratos (mg/L) y

fosfatos (mg/L), se determinaron con el

fotómetro PC-MultiDirect, de acuerdo al procedimiento aceptado por la Agencia para

la protección del ambiente de EE. UU.

(Hach company, 2000). La determinación de

coliformes termotolerantes se realizó en el Laboratorio de Microbiología de la Facultad

de Zootecnia de la Universidad Nacional del

Centro del Perú, según el método del número más probable.

Análisis de las comunidades de macro-

invertebrados bentónicos

En cada sector de muestreo se definió un

tramo del río de 10 m. Las muestras fueron

colectadas utilizando una red Surber con un marco cuadrado de 30 x 30 cm de lado (0,09

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m2 de área) y una malla de 250 µm de

abertura. El muestreo se realizó colocando la

malla a contracorriente y removiendo el sustrato aguas arriba de la manga (Jáimez et

al., 2002). Cada muestra estuvo constituida

por 10 réplicas. Las cuales fueron conservadas en alcohol al 70% y trasladadas

al laboratorio para su respectiva identi-

ficación. La determinación taxonómica de

los taxa fue a nivel de familia, mediante el uso de claves taxonómicas de macro-

invertebrados bentónicos (Gonzáles, 1998;

Alva et al., 2005; Álvarez, 2005; Huamantinco y Ortiz, 2010; Narcís y

Acosta, 2011; Gómez et al., 2012).

Análisis de datos

Se evaluó la normalidad de los datos de la

DBO5 de las aguas residuales vertidas al río, de los indicadores físico-químicos y

bacteriológicos del agua y, de los

indicadores de biodiversidad con los estadísticos de Anderson – Darling, Ryan –

Joiner, Shapiro – Wilk, Jarque – Bera y

Kolmogorov – Smirnov de los programas Minitab 16, SPSS 21 y PAST 2.17. Se

aplicaron ANOVA paramétricos de una vía

con el programa SPSS 21, a los indicadores

fisicoquímicos y bacteriológicos con distri-bución normal y ANOVA no paramétricos

de Kruskal-Wallis con el programa Minitab

16 a los que no presentaron distribución normal, a fin de detectar diferencias

significativas (p < 0,05) en las dos épocas y

tres sectores de muestreo.

La riqueza de taxa, la abundancia y los índices de diversidad de Simpson-Gini y

Shannon-Wiener de la comunidad de

macroinvertebrados bentónicos se evalúo mediante el programa PAST 2.17. Para

detectar diferencias significativas (p < 0,05)

en las dos épocas y tres sectores de muestreo se aplicó ANOVA paramétrico de un factor

con el programa SPSS 21.

La determinación de los taxa más

influyentes (> 70% del porcentaje acumu-lativo) en la composición de las comuni-

dades de macroinvertebrados bentónicos del

río Cunas, se realizó mediante el análisis de los porcentajes de similaridad (SIMPER), a

partir de la matriz de similaridad de Bray

Curtis. Previamente, la abundancia de

macroinvertebrados bentónicos fue trans-

formada (log X+1). Este análisis se realizó con el programa PAST 2.17.

3. Resultados y discusión

Presiones antrópicas sobre la biodiver-

sidad de macroinvertebrados bentónicos Las aguas del río Cunas en su recorrido

aguas abajo son derivadas para diversas

actividades antropogénicas, reciben descar-gas de aguas residuales de actividades

piscícolas, pecuarias, urbanas y del

turbinado de la central hidroeléctrica de

Huarisca. Otros hallazgos fueron la interrupción del cauce natural del río y la

presencia de defensas ribereñas a ambos

márgenes por plataformas de concreto. También, se ha detectado la ocupación de

la franja marginal del río para actividades

agrícolas y para el asentamiento humano disperso. La pérdida de esta barrera física

natural interrumpe la dinámica entre el río

y la vegetación ribereña y, favorece la

entrada directa de los agroquímicos y excesos de fertilizantes a las aguas del río,

afectando sus características químicas y la

composición de la biota (Tabla 1). La valoración de las presiones antropogé-

nicas sobre el medio acuático y la

biodiversidad de macroinvertebrados del río Cunas, revelaron que la actividad

piscícola vierte al río un promedio agua

residual de 35,47 L/s con una carga de

DBO5 de 23,70 kg/día. La actividad pecuaria realiza un aporte promedio de

4,68 L/s de agua residual con una carga de

DBO5 de 391,64 kg/día y la actividad urbana realiza un aporte promedio de

11,30 L/s de agua residual con una carga

de DBO5 de 418,48 kg/día.

El desarrollo de estas actividades sin criterios ambientales está dando lugar al

vertido de cargas excesivas de

contaminantes orgánicos, ocasionando procesos que reducen cada vez más la

capacidad de los ecosistemas acuáticos de

eliminar estos desechos (Alonso y Camargo, 2005), lo que pone en peligro la

sostenibilidad del suministro de alimentos

y la biodiversidad.

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Tabla 1

Presión sobre el medio acuático y la biodiversidad de macroinvertebrados bentónicos del río Cunas,

según actividad antropogénica

Actividad antropogénica

Presión

Fuente Indicador

Piscícola Derivación del caudal Descarga de aguas residuales

Caudal hídrico captado Carga de DBO5 aportada por aguas residuales

Agrícola

Derivación del caudal Consumo de fertilizantes y plaguicidas Ocupación de la franja marginal

Caudal hídrico captado Aporte de nitrógeno y fósforo Aporte de plaguicidas Porcentaje de área de franja marginal ocupada

Pecuaria (explotaciones, camal)

Derivación del caudal Descarga de aguas residuales

Caudal hídrico captado Carga de DBO5 aportada por aguas residuales

Urbana Descarga de aguas residuales Ocupación de la franja marginal

Carga de DBO5 aportada por aguas servidas Porcentaje de área ocupada

Hidroeléctrica Derivación del caudal Interrupción del cauce natural del río

Caudal hídrico captado Fragmentación del hábitat fluvial

Las presiones que ejercen los aportes de

nitrógeno y fósforo derivados de la aplicación de agroquímicos, estuvieron en

relación a la ubicación de los cultivos

respecto al río, su tipología y a la cantidad de agroquímicos empleados por campaña.

En el área de estudio, se detectaron

cultivos de papa, maíz, habas, zanahoria y alfalfa; en pequeñas parcelas, algunos

ocupando la franja marginal y otros muy

cercanos a ella. No obstante, las prácticas

agrícolas en este tramo del río fueron consideradas no significativas ya que las

concentraciones de nitratos y fosfatos en

agua de río estuvieron por debajo de los Estándares de Calidad Ambiental-ECA

para agua de ríos de la sierra.

La eliminación de la vegetación ribereña

en gran parte del río fue otra de las presiones detectadas. Este tipo de presión

reduce la estabilidad térmica de la columna

de agua, incrementa la frecuencia de sedimento y de macrofitas acuáticas y,

facilita la entrada de contaminantes a los

cuerpos de agua (Scalley y Aide, 2003). Entre las consecuencias más importantes

de esta presión es el deterioro de la calidad

del agua y la reducción de la biodiversidad

(Corbacho et al., 2003; Bonada et al., 2006), debido a la destrucción del hábitat

de muchos estadios adultos de la

entomofauna acuática (Munn et al., 2009; Egler et al., 2012).

Indicadores físico-químicos y bacterioló-

gicos del agua El pH del agua presentó variaciones, con

medias que oscilaron de 7,17 en el sector

San Blas, en época de lluvia a 7,97 en el sector La Perla, en época de estiaje (Tabla

2). No obstante, estas variaciones se

encuentran dentro de los rangos naturales para la vida acuática. Esta tendencia del

pH estaría relacionada a las condiciones

edáficas por la que atraviesa la corriente, a

la actividad agrícola (Pérez y Rodríguez, 2008) y a las descargas de aguas residuales

que se realizan directamente al cauce del

río (Córdova et al., 2009). Otro factor no menos importante que estaría contribu-

yendo en la variación del pH del agua sería

la actividad fotosintética (CO2) que

acontece durante el día (Ortega et al., 2010).

Los valores de oxígeno disuelto obtenidos

en dos de los tres sectores de muestreo reflejan los niveles relativamente buenos

de oxígeno. Sin embargo, la cantidad de

oxígeno también depende de las caracte-rísticas del cauce, la turbulencia del agua y

los procesos químicos y biológicos. Este

gas, conjuntamente con la temperatura,

determinan la riqueza y los patrones de distribución de las familias de macro-

invertebrados bentónicos (Guerrero et al.,

2003).

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La temperatura del agua en los tres

sectores de muestreo refleja básicamente

una temperatura uniforme, aunque mayor en el sector La Perla, donde el bajo caudal

y la escasa cubierta vegetal, determinan

altas temperaturas ambientales, las cuales repercuten en la temperatura del agua. La

temperatura es otro de los factores que

limita la vida acuática y de hecho es una de

las constantes que adquiere gran impor-tancia en el desarrollo de los distintos

fenómenos, ya que determina la tendencia

de sus propiedades físicas y la riqueza y distribución de las familias de macro-

invertebrados (Bustamante et al., 2008).

La turbidez presentó valores mayores en

época de lluvia, alcanzando un valor máximo de 19 FTU en el sector La Perla.

La media de los sólidos totales disueltos

varió de 102,67 mg/L en el sector San Blas, en época de lluvia a 395,33 mg/L en

el sector La Perla, época de estiaje. Este

incremento se debería a la descarga de aguas residuales que se vierten

directamente al río sin tratamiento previo,

principalmente en los sectores Huarisca y

La Perla.

Los valores de fosfatos obtenidos

presentaron medias que variaron de 0,003

mg/L en el sector San Blas a 0,079 mg/L en el sector La Perla, ambas en época de

lluvia. Sin embargo, estos valores en los

tres sectores de muestreo no superaron los ECA (0,5 mg/L) para la conservación del

ambiente acuático. Mientras que, los

nitratos presentaron concentraciones muy

bajas en los tres sectores de muestreo. La determinación de fosfatos y nitratos es

importante ya que permite detectar

problemas de eutrofización de los cuerpos de agua (Rivera et al., 2008).

La concentración de coliformes termo-

tolerantes osciló de 39 NMP/100 ml en el

sector San Blas, época de lluvia a 1100 NMP/100 ml en el sector La Perla, en

época de estiaje. Estos valores superan los

umbrales de los ECA para agua de ríos de la sierra, categoría tres, Poniendo en

evidencia la descarga de aguas residuales

de origen pecuario y urbano sin tratamiento al curso del río, pues la

presencia de estas bacterias en el agua

revela contaminación fecal.

Tabla 2

Estadísticos descriptivos de los indicadores físico-químicos y bacteriológicos de la calidad de agua

del río Cunas, según sector y época de muestreo

Sec

tor

de

mu

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eo

Ép

oca

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Indicadores físico-químicos y bacteriológicos

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(NM

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00

ml)

San

Bla

s

Lluvia

Mínimo 7,00 301,00 4,00 4,07 9,30 14,50 95,00 0,001 0,001 39,0

Máximo 7,40 473,00 5,30 5,32 10,16 15,10 108,00 0,007 0,005 64,0

Media 7,17 411,33 4,77 4,83 9,72 14,87 102,67 0,004 0,003 48,67

Estiaje

Mínimo 7,50 536,00 2,10 5,11 7,30 17,10 296,00 0,006 0,001 43,0

Máximo 8,00 612,00 4,30 5,93 9,30 19,40 403,00 0,017 0,073 75,0

Media 7,70 574,67 3,00 5,48 8,23 18,30 333,33 0,011 0,031 64,33

Hu

aris

ca

Lluvia

Mínimo 7,00 383,00 6,10 6,82 6,09 14,40 121,00 0,007 0,041 93,0

Máximo 8,10 469,00 12,00 7,70 7,88 16,30 238,00 0,073 0,138 150,0

Media 7,67 436,00 8,47 7,25 7,05 15,17 173,67 0,033 0,075 121,0

Estiaje

Mínimo 7,20 531,00 4,00 7,53 6,80 18,20 326,00 0,022 0,045 120,0

Máximo 8,40 609,00 5,70 8,94 7,10 21,30 372,00 0,035 0,103 240,0

Media 7,80 572,33 5,07 8,16 6,97 19,27 347,67 0,029 0,078 190,0

La

Per

la

Lluvia

Mínimo 7,30 377,00 14,10 8,45 4,09 15,40 237,00 0,034 0,168 240,0

Máximo 7,60 471,00 19,00 9,80 6,11 16,30 309,00 0,126 0,400 450,0

Media 7,43 439,00 16,13 9,27 5,41 15,73 275,00 0,079 0,275 380,0

Estiaje

Mínimo 7,40 525,00 6,00 9,25 5,60 19,21 368,00 0,012 0,141 450,0

Máximo 8,50 592,00 9,40 13,01 6,30 22,30 415,00 0,081 0,203 1100,0

Media 7,97 559,00 7,23 11,12 6,00 20,30 395,33 0,056 0,173 888,33

M. Custodio y F. Chanané / Scientia Agropecuaria 7 (1) 33 – 44 (2016)

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Según la época de muestreo sólo se

detectaron diferencias significativas (p <

0,05) para la conductividad, temperatura y sólidos totales disueltos. Sin embargo,

según sector de muestreo, los indicadores

que presentaron diferencias significativas en la mayoría de ellos, correspondieron a

los sectores muestreados en época de

lluvia. En tanto que, en los sectores

muestreados en época de estiaje los indicadores presentaron diferencias signifi-

cativas en el 50% de ellos (Tabla 3).

Los resultados de turbidez, DBO5, oxígeno disuelto, fosfatos y coliformes termotole-

rantes, tanto en época de lluvia como en la

de estiaje presentaron diferencias signifi-

cativas. No obstante, estas diferencias fueron más evidentes en el sector La Perla,

en época de menor caudal, probablemente

ocasionado por el incremento de la actividad antrópica y a la menor capacidad

de dilución que el río presenta en esta

época (Morais et al., 2004; Custodio y Pantoja, 2012).

Los resultados de la calidad del agua del

río Cunas obtenidos según el índice de la

Fundación Nacional de Saneamiento (INSF) calificaron a las masas de agua del

sector de San Blas como agua de calidad

buena con un promedio del INSF de 76,91 para la época de lluvia y de 72,40 para la

época de estiaje; mientras que para los

sectores de Huarisca y La Perla este índice calificó a las masas de agua como agua de

calidad media. En Huarisca los promedios

del INSF fueron de 70,08 y 66,27; tanto

para la época de lluvia como de estiaje. En el sector La Perla los promedios del INSF

fueron de 61,07 y 58,47, para época de

lluvia y estiaje respectivamente. Considerando que los índices de calidad de

agua son herramientas que aportan una

perspectiva más precisa del estado ecoló-

gico y medio biológico (Pagot, 2003; Gonzáles et al., 2013), los resultados

obtenidos mediante el INSF califican a las

aguas del sector San Blas como agua de calidad buena (el grado de amenaza por

factores exógenos de tipo antropogénicos

es menor); mientras que para las aguas de

los sectores Huarisca y La Perla el índice califica como calidad media, revelando que

el grado de amenaza por contaminación

orgánica y biológica es moderada.

Biodiversidad de macroinvertebrados

bentónicos

Se identificaron cuatro phyla, siete clases, 12 órdenes y 26 familias de macroinver-

tebrados bentónicos en el río Cunas. El

phylum Arthropoda, fue el más represen-tativo en abundancia y riqueza de taxa que

los otros phyla. Siendo la clase Insecta la

más distintiva con un 76,92% del total de

taxa del phylum (Tabla 4). El mayor número de taxa de macroinvertebrados

bentónicos se dio en época de estiaje.

Tabla 3

Análisis de varianza Kruskal-Wallis de los indicadores físico-químicos y bacteriológicos del agua

del río Cunas, según época y sector de muestreo

Indicadores físico-químicos y bacteriológicos

Época de muestreo Sector de muestreo

A B

H p Sig. H p Sig. H p Sig.

pH 3,44 0,064 n.s 1,76 0,416 n.s 0,42 0,810 n.s Conductividad 12,79 0,000 * 0,20 0,905 n.s 0,62 0,733 n.s Turbidez 3,44 0,064 n.s 7,20 0,027 * 6,49 0,039 * DBO5 0,86 0,354 n.s 7,20 0,027 * 7,20 0,027 * Oxígeno disuelto 0,01 0,930 n.s 6,49 0,039 * 7,20 0,027 * Temperatura 12,79 0,000 * 2,87 0,239 n.s 2,07 0,356 n.s

Sólidos totales disueltos 11,56 0,001 * 6,49 0,039 * 2,96 0,228 n.s Fosfatos 0,56 0,453 n.s 6,07 0,048 * 7,20 0,027 * Nitratos 0,38 0,536 n.s 7,20 0,027 * 5,60 0,061 n.s Coliformes termotolerantes 0,78 0,377 n.s 7,20 0,027 * 7,20 0,027 *

A = sectores San Blas, Huarisca y La Perla muestreados en época de lluvia (p < 0,05); B = sectores San Blas, Huarisca y La Perla muestreados en época de estiaje; H = estadística de prueba de Kruskal-Wallis.

M. Custodio y F. Chanané / Scientia Agropecuaria 7 (1) 33 – 44 (2016)

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Tabla 4

Taxa de macroinvertebrados bentónicos colectados en el río Cunas, en época de lluvia y estiaje

Phylum Clase Orden Familia

Platyhelmintes Turbellaria Tricladida Dugesiidae Annelida Oligochaeta Tubificida Tubificidae

Hirudinea Glossiphoniiformes Glossiphoniidae Mollusca Gastropoda Basommatofora Lymnaeidae Arthropoda Crustacea Amphipoda Hyalellidae Arachnoidea Acari Hydrachnidiidae

Insecta Ephemeroptera Baetidade Leptophlebiidae

Plecoptera Perlidae Gripopterygidae

Trichoptera Hydropsychidae Hydrobiosidae Hydroptylidae Leptoceridae Limnephilidae

Coleoptera Elmidae Hydrophilidae Hydraenidae

Scirtidae Hemiptera Naucoridae Diptera Ceratopogonidae

Chironomidae Simuliidae Tipulidae Empididae Psychodidae

El orden Diptera presentó la mayor

abundancia de individuos tanto en época

de estiaje como de lluvia (71,8 y 74,3%, respectivamente), seguido por el orden

Ephemeroptera (19,7 y 17,8%, respectiva-

mente). Las especies del orden Coleoptera alcanzaron su mayor abundancia en época

de estiaje (5,20%), seguido por las del

orden Trichoptera (3,36%) en época de

lluvia. Hemiptera fue el orden que presentó la menor abundancia de la clase Insecta, en

ambas épocas de muestreo (0,2% en estiaje

y 0,04% en lluvia). Sin embargo, el número de taxa de Ephemeroptera,

Plecoptera y Trichoptera (EPT) decreció

aguas abajo, siendo reemplazado por los

taxa del orden Diptera, que son en su mayoría más tolerantes a la contaminación

por materia orgánica. Estos resultados

coinciden con los de Ferrington (2008) que reporta que la abundancia de los

Chironomidae (Diptera) aumenta cuando

hay bajos niveles de oxígeno y con los de Rivera et al. (2008) que refieren que el

espectro de distribución de la familia

Chironomidae está relacionado con la

calidad de agua que presentan las distintas

regiones zoogeográficas. Miserendino et al. (2012), también

corroboran los resultados encontrados en el

sector La Perla, refieren que el descenso de la densidad de macroinvertebrados está

relacionado con la disminución de la

calidad de agua y de los alimentos, con la

interferencia de los mecanismos de respira-ción y otras características fisiológicas y

morfológicas. Simuliidae fue otra de las

familias importante por su abundancia en el sector San Blas, que se caracteriza por

vivir en aguas oligotróficas, limpias y bien

oxigenadas. Otros dípteros que se

registraron correspondieron a las familias Ceratopogonidae, Tipulidae, Empididae y

Psychodidae.

En el Sector San Blas la abundancia (log X+1) presentó variaciones, con medias que

oscilaron de 3,00 en época de lluvia a 3,64

en época de estiaje. La media de la riqueza de taxa (S) fue superior en época de

estiaje. La media del índice de diversidad

M. Custodio y F. Chanané / Scientia Agropecuaria 7 (1) 33 – 44 (2016)

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de Simpson-Gini (1-D) no mostró

variación entre las dos épocas. Sin

embargo, la media del índice de diversidad de Shannon-Wiener (H’) fue mayor en

época de estiaje. Similar comportamiento

se observó en el sector Huarisca. En el sector La Perla la media de los indicadores

de biodiversidad registrados en época de

estiaje fue marcadamente superior a la

media de los indicadores registrados en época de lluvia (Tabla 5).

Respecto a la composición de la

comunidad de macroinvertebrados bentó-nicos del río Cunas analizados mediante el

porcentaje de similitud (SIMPER) los

resultados indicaron que los órdenes

Diptera y Ephemeroptera contribuyeron más en la diferenciación de estas

comunidades. Los mayores porcentajes de

contribución lo presentaron los órdenes Diptera (46,05%) y Ephemeroptera

(37,87%), contribuyendo con el 83,92%

del total de los taxa. A nivel de familia en

época de lluvia, los mayores porcentajes de

contribución lo presentaron los individuos de Chironomidae (47,65%), seguidos por

los de Leptophlebiidae (19,89%) y

Simuliidae (16,17%); contribuyendo con el 83,71% del total de las familias

registradas. La mayor abundancia de

individuos del orden Ephemeroptera

registrada en San Blas, donde la calidad del agua resultó ser buena, revela la baja

tolerancia a la contaminación que poseen

(Rivera et al., 2008). Los individuos de este orden prefieren vivir en sitios con

buena oxigenación, en sustratos de piedra

y arena (Baptista et al., 2006; Romero et

al., 2006). Los individuos del orden Trichoptera

constituye un importante componente de

las comunidades bénticas y base de la cadena trófica de los ecosistemas acuáticos

(Ortega et al., 2010).

Tabla 5

Estadísticos descriptivos de los indicadores de biodiversidad de macroinvertebrados bentónicos del

río Cunas, según sector y época de muestreo

Sec

tor

de

mu

estr

eo

Ép

oca

Est

adís

tico

des

crip

tiv

o

Indicadores de biodiversidad

Ab

un

dan

cia

(lo

gX

+1)

Riq

uez

a (S

)

Índ

ice

de

Sim

pso

n-

Gin

i (1

-D)

Índ

ice

de

Sh

ann

on

-

Wie

ner

(H

’)

San

B

las Lluvia

Mínimo 2,71 5,00 0,62 1,16 Máximo 3,16 13,00 0,79 1,79

Media 3,00 8,20 0,71 1,53

Estiaje

Mínimo 3,54 11,00 0,64 1,32

Máximo 3,75 19,00 0,84 2,22

Media 3,64 13,80 0,71 1,66

Huar

isca

Lluvia

Mínimo 2,15 3,00 0,37 0,65

Máximo 2,91 6,00 0,77 1,59

Media 2,62 4,40 0,53 1,04

Estiaje

Mínimo 3,31 9,00 0,33 0,81

Máximo 3,77 12,00 0,67 1,51

Media 3,58 10,60 0,46 1,07

La

Per

la Lluvia

Mínimo 2,36 1,00 0,00 0,00

Máximo 3,35 3,00 0,29 1,29

Media 3,05 2,10 0,10 0,32

Estiaje

Mínimo 3,80 7,00 0,17 0,40

Máximo 4,12 11,00 0,66 1,27 Media 3,96 8,30 0,44 0,92

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La mayor abundancia fue registrada en el

sector San Blas, siendo la familia

Hydrosychidae la más representativa. Estos resultados son corroborados por

Acosta et al. (2009) y Rodríguez et al.

(2011), quiénes señalan que los trichopteros son indicadores de aguas

limpias y su abundancia aumenta con el

aumento de la altitud. En el orden

Plecoptera, las familias Perlidae y Gripopterygidae fueron las más

representativas en el sector San Blas. Los

resultados son asentidos por Ortega et al. (2010), quienes refieren que los individuos

de este orden son los más exigentes dentro

del grupo de los macroinvertebrados en

cuanto a calidad de agua. Los resultados del ANOVA de un factor de

los indicadores de biodiversidad de

macroinvertebrados bentónicos, según época y sector de muestreo, mostraron

diferencias significativas (p = 0,000) al

nivel de significación del 5%. Estos resultados coinciden con los reportados por

Verdonschot (2006), Chaves et al. (2008),

quienes refieren que en zonas con clima

templado la estacionalidad juega un papel muy importante en la estructura de las

comunidades de macroinvertebrados.

También coinciden con los de Sánchez et al. (2010) que reportan que la estructura de

estas comunidades sigue un patrón

espacial, ya que la abundancia de Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera

es mayor en el sector de muestreo de

mayor altitud (San Blas). Mientras que los

individuos de los taxa Mollusca, Annelida y Platyhelmintes siguen el patrón contrario

(Rodríguez et al., 2011).

En términos generales, la mayor abundancia de macroinvertebrados

bentónicos se registró en el sector de

menor altitud (La Perla). Este incremento

viene determinado por la elevada abundancia que alcanza el orden Diptera,

especialmente la familia Chironomidae,

considerada como el taxón resistente y resiliente frente a las presiones antrópicas,

como la urbanización y sustitución de la

vegetación nativa por pastos y cultivos, que están llevando al empobrecimiento de

las comunidades biológicas y en

consecuencia están alterado el ecosistema

(Maroneze et al., 2011). El patrón espacial que sigue el número de

taxa de macroinvertebrados bentónicos en

el río Cunas es altamente dependiente de la calidad del agua, ya que presenta una alta

correlación entre la riqueza taxonómica de

las comunidades de macroinvertebrados

bentónicos y la calidad de agua. Igual comportamiento se registra para diversidad

y calidad de agua. Los taxa sensibles a las

crecidas como Chironomidae, considera-dos como tolerantes al deterioro de la

calidad de agua, se incrementa en época de

estiaje, lo cual estaría relacionado

principalmente con la calidad del agua en el sector La Perla, como describen otros

estudios (Chaves et al., 2008; Colla, 2013).

4. Conclusiones

Las presiones significativas que ejercen las

actividades antrópicas sobre la biodiver-sidad de macroinvertebrados bentónicos

del río Cunas son las descargas de aguas

residuales provenientes de actividades pecuarias y urbanas, con cargas excesivas

de contaminantes orgánicos que superan

los Límites Máximos Permisibles de

efluentes para vertidos a cuerpos de agua superficial.

Los indicadores físico-químicos y bacterio-

lógicos de la calidad del agua del río Cunas determinados, según sector y época de

muestreo, están en el rango de los

estándares de calidad ambiental para agua

de ríos de la Sierra; especialmente para las categorías III y IV (riego de vegetales y

bebida de animales y, conservación del

ambiente acuático). La riqueza, abundancia y diversidad de

macroinvertebrados bentónicos, según

sector y época de muestreo, presentaron diferencias significativas. Los mayores

porcentajes de contribución a las comuni-

dades de estos organismos lo presentaron

los órdenes Diptera (46,05%) y Ephemeroptera (37,87%), contribuyendo

con el 83,92% del total de los taxa.

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Considerando que en los sistemas

acuáticos continentales del Perú son

escasos los estudios de distribución espacio-temporal de los macroinvertebra-

dos bentónicos, se recomienda continuar

con los estudios para determinar el estado de la biodiversidad de los macroinverte-

brados bentónicos en toda la subcuenca

hidrográfica del río Cunas, a fin de

integrarlos en mapas hidrográficos para realizar un aprovechamiento racional del

recurso hídrico. Así como, para formar

colecciones de estos organismos a fin realizar estudios orientados a proponer

claves taxonómicas a nivel de género o

especie.

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